添加生物炭對海南燥紅壤N2O和CO2排放的影響

劉麗君，朱啟林，李凱凱，李淼，孟磊，伍延正，湯水榮，何秋香

（海南大學(xué)熱帶作物學(xué)院，?？?570228）

海南島是我國唯一的熱帶島嶼省份，島上光熱資源充足，土壤類型豐富[1]。燥紅壤是海南典型的種植土壤，盡管土壤礦物風(fēng)化淋溶程度低，但由于生物循環(huán)強(qiáng)烈使得有機(jī)質(zhì)消耗大于累積，導(dǎo)致土壤養(yǎng)分貧瘠，且保肥性能差[2]。海南燥紅壤區(qū)是熱帶水果香蕉、火龍果和芒果等主產(chǎn)區(qū)，為保證產(chǎn)量，通常需要施用大量氮肥，這在一定程度上增加了大氣和水環(huán)境壓力，同時加速了土壤酸化進(jìn)程[3]。近年來，改良土壤酸度、增強(qiáng)土壤養(yǎng)分吸持能力成為海南土壤改良的主要目標(biāo)。研究表明，生物炭能中和土壤酸度[4-5]，提高土壤保水保肥能力和陽離子交換量[6-7]，增加土壤孔隙度，并能改善土壤結(jié)構(gòu)[8]。土壤性質(zhì)改變，土壤溫室氣體排放也隨之發(fā)生改變[9]，尤其是N2O和CO2排放[10]。此外，生物炭還能影響微生物群落結(jié)構(gòu)、活性和豐度等，從而改變N2O 和CO2的產(chǎn)生途徑[11]。

生物炭對溫室氣體排放的影響有很大的不確定性。有研究認(rèn)為，施用生物炭能夠增加土壤孔隙率，改善土壤通氣性，從而降低反硝化細(xì)菌數(shù)量及反硝化相關(guān)酶的活性[12-13]，同時生物炭能夠吸附土壤NH4+-N和NO-3-N，抑制硝化和反硝化的進(jìn)行[11]，從而出現(xiàn)施用生物炭后土壤N2O排放減少的現(xiàn)象[14-15]。但也有研究顯示，施用生物炭沒有影響土壤N2O 排放[16]，甚至還增加了N2O的排放[17-18]。生物炭對土壤有機(jī)碳礦化的激發(fā)效應(yīng)可能影響土壤CO2排放[10，17]。生物炭施用能增加土壤有機(jī)碳抵抗微生物的降解，降低土壤CO2排放，從而發(fā)揮了較好的碳固持作用[14-15]；同時，生物炭可將土壤有機(jī)碳吸附到其外表面，抑制其降解，降低土壤有機(jī)碳的可利用性，實現(xiàn)了生物炭的“負(fù)激發(fā)效應(yīng)”[19]。但也有研究認(rèn)為，生物炭添加通過改善土壤環(huán)境，增強(qiáng)微生物活性，激發(fā)土壤有機(jī)碳礦化[17-18]。研究結(jié)果的不一致可能是由于土壤類型和環(huán)境條件的差異所致。

目前，有關(guān)生物炭引起海南燥紅壤N2O 排放變化的研究還鮮有報道，對于生物炭添加后如何改變土壤化學(xué)性質(zhì)和微生物活性進(jìn)而影響土壤氮素循環(huán)的問題仍需進(jìn)一步研究。為明確燥紅壤N2O 和CO2排放對生物炭施用的響應(yīng)，本試驗以海南燥紅壤為研究對象，以玉米秸稈生物炭為原料，通過室內(nèi)培養(yǎng)試驗研究施用生物炭對海南燥紅壤N2O 和CO2排放的影響，以期為燥紅壤區(qū)施用生物炭改良土壤，同時降低溫室氣體排放提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)概況

供試土壤采自海南省樂東黎族自治縣尖峰鎮(zhèn)（18°39′N，108°47′E），該地為熱帶季風(fēng)氣候，年均溫24~26 ℃，日照時數(shù)2 572~2 714 h，年降雨量為850~1 000 mm，降雨主要集中在5—10 月，占全年降雨量的85%[2]。土壤類型為淺海沉積巖發(fā)育的燥紅壤。按照隨機(jī)多點混合原則，采集耕層（0~20 cm）土壤，剔除其中石塊、根茬和動物殘體等雜物，帶回實驗室內(nèi)進(jìn)行風(fēng)干，過篩備用。土壤基本化學(xué)性質(zhì)為：pH 4.89，有機(jī)質(zhì) 3.29 g·kg-1，全氮 0.41 g·kg-1，速效鉀50.64 mg·kg-1，速效磷275.31 mg·kg-1。

1.2 試驗材料

供試生物炭為玉米秸稈在400 ℃時通過厭氧熱解制備，經(jīng)烘干和粉碎，過60 目篩以備用。生物炭基本化學(xué)性質(zhì)具體測定方法如下：將生物炭按1∶20 質(zhì)量分?jǐn)?shù)溶于去離子水中，振蕩90 min，靜置30 min 后用pH 計測定溶液pH；全碳和全氮使用元素分析儀測定；全鉀采用NaOH 熔融，火焰光度計測定；全磷采用HClO4-H2SO4消解，紫外分光光度計測定。生物炭基本化學(xué)性質(zhì)為：pH 8.66，全碳 636.45 g·kg-1，全氮17.32 g·kg-1，全鉀3.10 g·kg-1，全磷 40.70 g·kg-1，C/N 36.75。

1.3 試驗處理與操作

試驗設(shè)4 個處理，分別為空白對照（不添加生物炭，記為CK）以及生物炭處理（添加量分別為干土質(zhì)量的2%、4%和6%，分別記為B1、B2和B3）。

稱取供試土樣（以干土計）100.00 g，置于250 mL錐形瓶中，用膠頭滴管均勻滴加相應(yīng)量去離子水，調(diào)節(jié)土壤水分達(dá)到田間持水量的35%，恒溫培養(yǎng)箱中預(yù)培養(yǎng)3 d，溫度為30 ℃。預(yù)培養(yǎng)結(jié)束后，按不同處理要求加入生物炭，培養(yǎng)1 d，再加入1 mL 含量為30 mg尿素（分析純）溶液，再次調(diào)節(jié)土壤含水量至田間持水量的65%，保鮮膜封口且用針扎幾個小孔，置于恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)25 d，溫度設(shè)置為30 ℃。在整個過程中，用稱重法維持土壤水分恒定。不同處理分別設(shè)置6 個重復(fù)，其中3 個重復(fù)用于測定N2O 和CO2排放通量，另外3個用于測定礦質(zhì)氮含量。

1.4 氣體采集與分析

采集氣體時，去掉保鮮膜后將錐形瓶放于通風(fēng)櫥內(nèi)，抽氣20 min，用硅橡膠塞封住瓶口，用704 膠密封瓶口和瓶塞間間隙，隨即用25 mL 注射器分別在密封錐形瓶后0 min及40 min時從橡膠塞中間取樣口進(jìn)行采氣。氣體采集分別在試驗用土加入尿素后1、3、6、9、11、15、17、20 d 和22 d 進(jìn)行。測定氣體樣品中N2O和CO2濃度時，N2O 濃度用裝有63Ni 電子捕獲檢測器（ECD）的氣相色譜儀（島津GC-2014）測定，色譜柱和檢測器的溫度分別為50 ℃和300 ℃，用高純N2作為反吹氣，載氣為95%氬氣和5%甲烷，流速為25 mL·min-1。CO2濃度用氣相色譜儀（島津GC-2014）測定，檢測器為氫火焰離子檢測器（FID），色譜柱和檢測器的溫度分別為50 ℃和300 ℃，高純H2作載氣，載氣流速為25 mL·min-1。

1.5 土壤分析指標(biāo)與方法

1.6 數(shù)據(jù)處理

N2O和CO2排放通量計算公式為：

式中：F為N2O 或CO2排放通量，μg·kg-1·h-1（以N 計）或 mg·kg-1·h-1（以 C 計）；ρ為標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下 N2O-N 或CO2-C的密度，分別為1.25 kg·m-3和0.536 kg·m-3；Δc/Δt為單位時間內(nèi)錐形瓶內(nèi)N2O-N 或CO2-C 濃度增加量，10-9·h-1或 10-6·h-1；V為錐形瓶內(nèi)頂部空間體積，m3；T為培養(yǎng)溫度，℃；W為培養(yǎng)烘干土質(zhì)量，kg。

N2O和CO2累積排放量計算公式為：

式中：M為N2O 或CO2累積排放量，μg·kg-1（以N 計）或mg·kg-1（以C 計）；F為N2O 或CO2排放通量，μg·kg-1·h-1（以N2O-N計）或mg·kg-1·h-1（以CO2-C計）；t為采樣時間，d；i為采樣次數(shù)；n為總測定次數(shù)；ti+1-ti為2次采樣的間隔天數(shù)。

數(shù)據(jù)采用Excel 2010 和SPSS 19.0 軟件進(jìn)行整理和分析，采用LSD 和Duncan 多重比較法檢驗其顯著性，顯著性水平為P<0.05。采用Origin 2018進(jìn)行作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤性質(zhì)變化

土壤pH、有機(jī)碳含量、全氮含量和速效鉀含量隨生物炭添加量的增多而增加（表1）。相較于CK，B1、B2 和 B3 土 壤 pH 值 分 別 提 高 了 19.6%、31.1% 和32.9%，土壤有機(jī)質(zhì)含量分別增加了67.4%、181.9%和246.6%，全氮含量分別增加了38.6%、65.9% 和90.9%，速效鉀含量分別增加了696.0%、1 139.3%和1 764.7%，均達(dá)到顯著性差異。而不同處理土壤有效磷含量則無顯著變化。

表1 不同處理土壤性質(zhì)Table 1 Soil properties under different treatments

2.2 土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量變化

隨培養(yǎng)進(jìn)行，各處理土壤銨態(tài)氮含量呈下降趨勢，而硝態(tài)氮含量呈現(xiàn)出升高的趨勢（圖1）。不同處理銨態(tài)氮含量高低表現(xiàn)為CK>B3>B2>B1，而硝態(tài)氮含量高低表現(xiàn)為CK>B1>B2>B3。不同階段銨態(tài)氮減少程度不同，硝態(tài)氮增加幅度也不一致，至培養(yǎng)結(jié)束時，CK、B1、B2 和 B3 處理銨態(tài)氮含量分別減少了67.7%、91.0%、88.0%和81.8%，硝態(tài)氮含量分別增加了504.2%、294.7%、389.2%和457.7%。

2.3 土壤硝態(tài)氮占銨硝總量比例變化

隨培養(yǎng)時間延長，各處理土壤硝態(tài)氮占銨硝總量比例不斷增加（圖2）。除B1 處理土壤硝態(tài)氮占銨硝總量比例高于CK 處理外，B2 和B3 處理土壤硝態(tài)氮占銨硝總量比例總體上均低于CK 處理，且生物炭添加量越多，硝態(tài)氮占銨硝總量比例越低。和CK相比，B1 處理土壤硝態(tài)氮占銨硝總量比例增加了7.7~33.5個百分點，至培養(yǎng)結(jié)束時，B2 處理土壤硝態(tài)氮占銨硝總量比例開始高于CK處理。

2.4 土壤N2O排放通量與累積排放量的關(guān)系

不同處理N2O 排放通量如圖3a 所示，各處理間N2O 排放通量的變化大致呈現(xiàn)出一致趨勢，即隨培養(yǎng)的進(jìn)行，N2O 排放通量先升高后降低。試驗前15 d，各處理N2O 排放劇烈，且處理之間差異較為明顯，之后各處理N2O 排放通量均降至較低水平且各處理間N2O 排放通量基本相同。生物炭的施用延后了N2O排放通量出峰值時間，CK、B1、B2和B3的峰值分別出現(xiàn)在第3、6、6 d 和9 d。達(dá)最高峰時B2 處理排放通量最大，為 6.78 μg·kg-1·h-1，顯著高于其他處理，CK 處理排放通量峰值最小，為1.39 μg·kg-1·h-1。

生物炭添加在短期內(nèi)對N2O 排放具有一定的促進(jìn)作用（圖3b）。B1、B2 和 B3 處理下土壤N2O 累積排放量分別為790.39、940.77 μg·kg-1和466.28 μg·kg-1，與 CK 相比，B1、B2 和 B3 處理土壤 N2O 累積排放量分別增加了399.2%、494.2%和194.5%，均與對照處理有顯著性差異。

2.5 土壤CO2排放通量與累積排放量的變化

不同處理CO2排放通量和累積排放量如圖4 所示，不同處理CO2排放通量具有相似的排放模式，隨培養(yǎng)時間的延長先升高后降低再升高。整個培養(yǎng)期內(nèi)，土壤CO2排放通量變化介于0.005~0.325 mg·kg-1·h-1之間，CK、B1、B2和B3處理分別在第3、6、3、3 d出現(xiàn)最高值，均在第20 d 出現(xiàn)最低值。達(dá)最高峰時，B3 處理排放通量最大，顯著高于其他處理，為0.325 mg·kg-1·h-1，B1處理排放通量最小，為0.185 mg·kg-1·h-1。

與CK 相比，添加生物炭處理的CO2累積排放量顯著升高（圖4b）。CO2排放量隨生物炭添加量升高先增加后趨于穩(wěn)定。CK、B1、B2、B3 的CO2累積排放量分別為26.78、50.24、67.84、66.32 mg·kg-1。相較于CK，B1、B2 和 B3 的土壤 CO2累積排放量分別增加了87.6%、153.3%和147.6%，且差異顯著。添加生物炭的處理之間，B2 和B3 的土壤CO2累積排放量顯著高于B1，但B2與B3之間沒有顯著差異。

2.6 生物炭添加量與N2O和CO2累積排放量的關(guān)系

將生物炭添加量與N2O 和CO2累積排放量進(jìn)行擬合，其關(guān)系見圖5。根據(jù)其關(guān)系式可得如下結(jié)果：當(dāng)生物炭添加量為3.4%時，N2O 累積排放量最大；當(dāng)生物炭添加量為5.2%時，CO2累積排放量最大。

2.7 N2O、CO2排放通量與土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量的關(guān)系

N2O、CO2排放通量與不同處理土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量的關(guān)系見表2。CK、B1、B2和B3處理N2O排放通量與土壤銨態(tài)氮含量呈極顯著正相關(guān)，CK、B1的N2O 排放通量與土壤硝態(tài)氮含量呈極顯著負(fù)相關(guān)，B2與N2O 排放通量顯著負(fù)相關(guān)，B3 處理土壤硝態(tài)氮含量與N2O 排放通量呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，但不顯著；CK、B1、B2和B3處理CO2排放通量與土壤銨態(tài)氮含量均呈極顯著正相關(guān)，和硝態(tài)氮含量均呈極顯著負(fù)相關(guān)。

3 討論

3.1 生物炭添加對土壤性質(zhì)的影響

不同處理土壤有機(jī)碳、全氮和速效鉀含量均隨著生物炭添加量的增加而提高（表1）。土壤全氮和速效鉀含量升高的原因是生物炭中含有大量N、P、K、Ca、Mg 等營養(yǎng)元素[20]，也可能是生物炭有助于解鉀菌生長，增加其活性，促進(jìn)礦物鉀分解，增加土壤鉀含量[21]。生物炭含有豐富的—COO—（—COOH）和—O—（—OH）等含氧官能團(tuán)[20]，施入土壤后，可以提高土壤 pH，這與 NOVAK 等[4]和 BIEDERMAN 等[5]的研究一致。生物炭添加對土壤磷含量無顯著影響，可能是生物炭自身含有的磷以穩(wěn)定形態(tài)存在[22]，燥紅壤中解磷菌活性不受生物炭添加的影響[23]。

3.2 生物炭添加對土壤N2O和CO2排放的影響

添加生物炭促進(jìn)土壤N2O 排放（圖3b）。銨態(tài)氮和硝態(tài)氮分別作為硝化和反硝化過程中N2O 產(chǎn)生的底物，其含量變化會影響N2O 的產(chǎn)生。前人研究表明，生物炭顯著提高酸性土壤的pH（表2），增加氨氧化古菌豐度和活性，從而促進(jìn)土壤硝化過程，加速N2O 排放[24]。本試驗中，土壤N2O 排放通量與銨態(tài)氮含量存在極顯著正相關(guān)關(guān)系，與硝態(tài)氮含量存在顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，說明硝化和反硝化作用是N2O 產(chǎn)生的主要途徑。與CK 相比，B1 處理硝態(tài)氮占銨硝總量比例高（圖2），隨著生物炭添加量逐漸升高，硝態(tài)氮占銨硝總量比例逐漸降低，可能是由于生物炭對銨態(tài)氮的吸附作用[25]以及pH 升高促進(jìn)了土壤氨揮發(fā)[26]，銨態(tài)氮作為硝化過程的底物，其含量的變化直接影響硝態(tài)氮含量，進(jìn)而影響硝態(tài)氮占銨硝總量比例。添加高量生物炭雖然降低了土壤硝態(tài)氮占銨硝總量比例，但均促進(jìn)了N2O 累積排放，其原因可能是pH 與nirK 基因型反硝化細(xì)菌豐度顯著正相關(guān)，生物炭提高了土壤pH，繼而引起土壤反硝化速率增加[27]，同時，pH<7時，Nor、Nap 和 Nir 酶活性增高，從而加劇反硝化過程，產(chǎn)生更多N2O[28]。其次，生物炭添加導(dǎo)致土壤有機(jī)碳分解，可溶性碳增多[29]，為硝化和反硝化過程中的微生物提供充足的底物，微生物數(shù)量及活性增加，使得土壤排放更多的N2O[30]。此外，微生物在分解生物炭中易降解組分時會消耗土壤孔隙中的大量O2，土壤微域的好氧環(huán)境發(fā)生改變，反硝化過程加強(qiáng)，形成土壤硝化和反硝化過程共存的環(huán)境，進(jìn)而促進(jìn)土壤N2O 排放[31]。同時，生物炭能夠為微生物提供適宜的生存環(huán)境，促進(jìn)與氮循環(huán)相關(guān)功能微生物的繁殖，增加微生物數(shù)量，促進(jìn)土壤N2O 產(chǎn)生[32]。N2O 排放量未隨生物炭量的增加而持續(xù)升高，當(dāng)生物炭添加量為4%時，N2O 排放量達(dá)到最大值，加入更多生物炭，土壤N2O排放也沒有再升高，這與何飛飛等[26]的研究結(jié)果不一致，原因可能是生物炭投入量高導(dǎo)致土壤C/N 失衡，微生物活性受阻，減緩有機(jī)質(zhì)分解，抑制土壤N2O 排放[33-34]。本試驗中，隨著生物炭添加量的增加，土壤N2O 排放增加程度先增大后減小，即土壤中添加生物炭后，培養(yǎng)前期會促進(jìn)N2O排放。

表2 N2O、CO2排放通量與不同處理土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量關(guān)系Table 2 Relationship between N2O and CO2 emission fluxes and NH+4-N and NO-3-N contents in soils treated with different treatments氣體Gase N2O CO2銨態(tài)氮NH+4-N硝態(tài)氮NO-3-N CK 0.806**0.675**B1 0.945**0.911**B2 0.777**0.929**B3 0.622**0.795**CK-0.908**-0.820**B1-0.664**-0.611**B2-0.501*-0.695**B3-0.301-0.634**注：*表示顯著相關(guān)（P<0.5），**表示極顯著相關(guān)（P<0.01）。Note：*indicates significant correlation（P<0.5），**indicates very significant correlation（P<0.01）.

生物炭添加能夠促進(jìn)土壤CO2排放（圖4b）。研究表明，在一定范圍內(nèi)，培養(yǎng)初期土壤微生物呼吸速率和CO2釋放總量會隨生物炭施加量的升高而增大[35]。生物炭加入土壤，創(chuàng)造了利于微生物生存的環(huán)境，微生物活性增強(qiáng)，土壤呼吸增加，其中，氮素的轉(zhuǎn)化過程主要是由微生物所驅(qū)動，而銨態(tài)氮和硝態(tài)氮作為土壤氮轉(zhuǎn)化過程中的兩種主要氮素形態(tài)，其含量也隨微生物活性的增強(qiáng)而發(fā)生變化。劉玉學(xué)等[36]的研究結(jié)果表明，生物炭添加可以通過影響pH 進(jìn)而影響土壤有機(jī)質(zhì)的分解速率。本研究中，土壤pH 隨生物炭添加量增加而升高，CO2累積排放量也隨之升高，原因在于土壤pH的升高增強(qiáng)了硝化細(xì)菌和反硝化細(xì)菌的活性，導(dǎo)致微生物呼吸速率也隨之增強(qiáng)[26]。同時，生物炭中含有的易降解組分能夠優(yōu)先被微生物分解利用，引發(fā)土壤微生物的共代謝作用，加速土壤本底有機(jī)碳的分解，增強(qiáng)土壤呼吸速率，即生物炭的“正激發(fā)效應(yīng)”[9-10，26]。此外，由于生物炭本身含碳量較大，加入土壤后，其自身的化學(xué)氧化作用也能促進(jìn)土壤CO2排放。生物炭添加量過多時，CO2排放量增大程度反而減小，生物炭添加量為4%時，CO2累積排放量達(dá)到最大值。這與花莉等[37]、郭艷亮等[38]和劉杏認(rèn)等[10]的研究不一致，原因可能是過高生物炭的加入導(dǎo)致土壤C/N 失衡，相關(guān)功能微生物活性降低，呼吸強(qiáng)度減弱，因此CO2排放量減少[39]。還有研究表明，生物炭添加量大于40 t·hm-2時，土壤微生物的豐富度指數(shù)及對碳源的利用率均呈降低趨勢，整體代謝活性降低[40]。本試驗中，添加生物炭后，燥紅壤改良效果明顯，保肥性能提高，但綜合投入成本和溫室氣體排放等問題仍有待研究。本研究得出生物炭添加量應(yīng)低于3.4%（折算成田間添加量為68 t·hm-2）。

4 結(jié)論

（1）生物炭處理可顯著提高土壤pH，提高有機(jī)質(zhì)、全氮和速效鉀含量，但對土壤有效磷含量無顯著影響。

（2）生物炭的施用延后了N2O 排放通量出現(xiàn)峰值的時間，隨生物炭施加量升高，土壤N2O 排放量先升高后降低。

（3）生物炭可以促進(jìn)土壤呼吸，CO2排放量增幅達(dá)87.6%~153.3%，隨生物炭施加量增加，土壤CO2排放量先升高后趨于平穩(wěn)。